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biogéochimique d’un bief de rivière suite à l’effacement
d’ouvrages hydrauliques
Cécile Bellot
To cite this version:
THÈSE
PRÉSENTÉE A
L’UNIVERSITÉ PIERRE ET MARIE CURIE
ÉCOLE DOCTORALE : Géosciences, ressources naturelles et environnement
Par Cécile BELLOT
POUR OBTENIR LE GRADE DE
DOCTEUR
SPÉCIALITÉ : hydrologie et environnement
EVOLUTION DU FONCTIONNEMENT SEDIMENTOLOGIQUE ET
BIOGEOCHIMIQUE D'UN BIEF DE RIVIERE SUITE A L’EFFACEMENT
D’OUVRAGES HYDRAULIQUES
Directeur de recherche : Jean-Marie MOUCHEL Co-directeur de recherche : Philippe MONCAUT
Soutenue le : 11 juillet 2014
Devant la commission d’examen formée de :
M.Philippe VERVIER Dr CNRS rapporteur
Remerciements
Je tiens à remercier le Syndicat de l’Orge et ses élus pour m’avoir permis de faire ma thèse dans cette collectivité.
Merci à Philippe MONCAUT pour le temps qu’il aura passé à encadrer cette thèse, ses conseils, son aide et son soutien.
Je remercie tout particulièrement Angélique, Mélanie, Nelly, Thomas et Liana, du ser-vice Prospective et études des Milieux, pour l’aide qu’ils m’ont apportée sur le terrain, ainsi que la très bonne ambiance de travail de ces trois années. Merci à Olivier pour son aide sur HEC RAS. Merci à Gilbert, Laurent et Robert pour leur aide et leurs conseils avisés de bricolages. Merci à Serge et ses équipes pour les aménagements sur le terrain et les prêts de matériel. Et merci à tous les autres du Syndicat de l’Orge pour cette bonne ambiance de travail, l’aide sur le terrain et ces repas animés à la cantine.
Merci à Jean-Marie MOUCHEL pour son encadrement, ses conseils et ses idées foi-sonnantes, ainsi que son aide indispensable sur les scripts R et sa rigueur pour la rédaction. Merci aux personnels du laboratoire Metis pour leur accueil et pour avoir égayé mes journées de laboratoire. Merci à Benjamin pour les analyses avec le fluoX. Un merci tout particulier à Jamel pour son aide sur le terrain malgré des conditions glaciales.
Merci tout particulier à Erwan Le Corre, pour m’avoir fait découvrir mon terrain d’étude et avoir participé activement à mon début de thèse. Merci à Jacques Dentzer pour sa motivation et son implication lors des essais d’inondation de carottes au labora-toire. Merci aux nombreux stagiaires ayant apporté leurs contributions à cette thèse lors des campagnes granulo.
Je tiens à remercier le LHNE pour le généreux prêt de leur ADV.
Enfin, je remercie tout particulièrement ma famille pour son soutien et sa patience du-rant ces années de thèse. Je remercie mon grand père pour son enthousiasme. Je remercie Jean, pour les cours sur LaTeX (même le week-end).
1 Les multiples impacts des barrages sur une rivière 19 1.1 Quelques concepts particulièrement pertinents en écologie fluviale dans le
contexte des politiques d’effacement de barrages . . . 21
1.1.1 Notions d’autoépuration, capacité d’assimilation et résilience . . . . 22
1.1.2 La notion d’écosystème alluvial . . . 22
1.1.3 La continuité des cours d’eau . . . 24
1.1.4 La zone hyporhéique . . . 24
1.1.5 Conséquences sur les politiques d’effacement d’ouvrages . . . 27
Politique d’effacement aux États Unis . . . 27
Cadre Juridique européen : la DCE . . . 28
1.1.6 Conclusion : prise en compte des barrages sur l’écosystème . . . 29
1.2 Impact des barrages sur l’hydrologie de la rivière . . . 29
1.2.1 Modification des écoulements de la rivière . . . 29
1.2.2 Modifications des échanges avec la nappe alluviale . . . 30
1.2.3 Effets sur les zones humides riveraines . . . 30
1.3 Impact des barrages sur l’hydromorphologie . . . 31
1.3.1 La présence d’un barrage . . . 31
Des phénomènes de dépôt et d’érosion . . . 31
Une modification des sédiments . . . 34
1.3.2 Effets hydromorphologiques d’un démantellement . . . 34
En amont de l’ancien barrage . . . 34
En aval de l’ancien barrage . . . 37
Effet d’un démantèlement progressif de barrage . . . 38
Conclusion : barrage et hydromorphologie . . . 38
1.4 Impact des barrages sur l’hydrobiologie . . . 39
1.4.1 Effet d’un barrage et son effacement sur la végétation aquatique et rivulaire . . . 39
Impact sur la végétation des berges . . . 39
Impact sur les plantes aquatiques . . . 41
Impact sur les biofilms . . . 43
1.4.2 Effet d’un barrage et son effacement sur la faune aquatique . . . 44
Populations benthiques . . . 45
Populations piscicoles . . . 46
1.4.3 Conclusion : barrage et vie aquatique . . . 47
1.5 Impact des barrages sur les cycles biogéochimique . . . 47
1.5.1 Rôle des sédiments sur les flux biogéochimiques en cours d’eau . . . 48
Impact de la structure des sédiments sur les processus biogéochimiques 49 Diversité des processus physico-chimiques dans les sédiments de rivière 51 Processus affectant l’azote . . . 52
Processus affectant le phosphore . . . 57
Effet de l’assèchement des sédiments sur les processus affectant l’azote et le phosphore . . . 59
1.5.2 Effets de la présence et du démantèlement d’un barrage sur la
bio-géochimie de la rivière . . . 61
Impact sur la température de la colonne d’eau . . . 62
Impact sur l’oxygène dissous dans l’eau . . . 63
Impact sur les flux d’azote et de phosphore . . . 65
Effet d’un démantèlement progressif . . . 67
1.5.3 Conclusion : barrage et biogéochimie . . . 68
1.6 Conclusion générale sur l’impact des barrages . . . 68
1.7 Les objectifs de la thèse . . . 71
2 Présentation et contexte 75 2.1 Contexte de l’étude . . . 75
2.1.1 Présentation de l’Orge . . . 75
L’Orge et son bassin versant . . . 75
Les objectifs DCE concernant l’Orge . . . 77
2.1.2 Présentation du Syndicat de l’Orge . . . 77
2.1.3 L’histoire de l’Orge . . . 79
L’aménagement de la rivière . . . 79
Le réseau d’assainissement . . . 80
Les ouvrages hydrauliques . . . 81
2.1.4 Choix du tronçon d’étude . . . 81
2.1.5 Les clapets et leur emprise . . . 85
Le clapet Guipereux . . . 85
Le clapet Souchard . . . 86
Le clapet Vaucluse . . . 86
Calendrier des effacements . . . 87
2.2 Présentation de la vallée de l’Orge . . . 88
2.2.1 Géologie hydrogéologie . . . 88
2.2.2 Climatologie . . . 89
En général . . . 89
Observée sur la période d’étude . . . 89
Les données climatologiques SAFRAN . . . 90
Comparaison des données Safran aux données observées . . . 90
2.2.3 Hydrologie . . . 90
Régime hydrologique de l’Orge . . . 90
Hydrologie des affluents . . . 92
Évènements Hydrologiques sur la période d’étude . . . 93
2.3 Conclusion : Présentation de l’Orge et contexte de la thèse . . . 94
3 Impact des effacements sur l’hydrologie et la morphologie de la rivière 97 3.1 Évolution morphologique de l’Orge suite aux effacements . . . 97
3.1.1 Méthodologie mise en place pour le suivi de la morphologie de l’Orge 97 Profil en long de l’Orge . . . 98
Suivis hydromorphologiques du lit . . . 98
Suivis morphologiques sur l’ensemble du tronçon . . . 101
Suivi des banquettes de sédiment . . . 101
3.1.2 Diminution des niveaux d’eau de l’Orge suite aux effacements . . . 103
3.1.5 Profil en long de l’Orge . . . 107
3.1.6 Évolution des niveaux de vase et érosion latérale des banquettes . . 108
3.1.7 Conclusion sur la morphologie . . . 113
3.2 Les niveaux et les vitesses de l’eau dans la rivière . . . 113
3.2.1 Méthodologie . . . 114
Les profils de vitesses . . . 114
Suivis des niveaux d’eau de l’Orge . . . 114
Suivis des débits de l’Orge . . . 115
Reconstruction des débits de l’Orge sur le secteur d’étude . . . 115
Modèle hydraulique (avec HEC RAS) . . . 117
3.2.2 Impact des effacements sur les niveaux d’eau de l’Orge . . . 119
Diminution des niveaux d’eau en amont des clapets . . . 119
Des fluctuations plus importantes des hauteurs d’eau . . . 121
3.2.3 Évolutions des vitesses observées . . . 122
3.2.4 Conclusion sur l’évolution des hauteurs et des vitesses de l’eau . . . 125
3.3 Évolution de la piézométrie de la nappe alluviale . . . 125
3.3.1 Méthodologie : suivis de la piézométrie de la nappe alluviale . . . . 125
3.3.2 Évolution de la piézométrie de la nappe alluviale . . . 126
L’impact de l’effacement sur la nappe alluviale . . . 126
Ses variations saisonnières et ses liens avec la rivière . . . 128
Transmissivité de la nappe . . . 129
3.4 Conclusion : impact des effacements sur l’hydrologie et la morphologie de l’Orge . . . 130
4 Hydrobiologie : la faune et la flore aquatiques 133 4.1 Études de la flore aquatique suite aux effacements . . . 134
4.1.1 Méthodologie . . . 135
Le recouvrement de l’Orge par les macrophytes . . . 136
La biomasse et la composition des tissus des macrophytes . . . 136
4.1.2 Évolution de la flore aquatiques suite aux effacements . . . 137
Le recouvrement du lit de l’Orge . . . 138
Évolution des espèces majoritaires . . . 138
Évolution des espèces minoritaires . . . 139
Évolution sur les micro-tronçons . . . 140
Influence de l’ensoleillement sur le recouvrement par les macrophytes142 Conclusion . . . 143
4.2 Évolution de la flore des berges suite aux effacement . . . 143
4.2.1 Méthodologie . . . 143
Dynamique de colonisation des berges exondées l’année de l’effacement143 Évolution des espèces sur les berges et banquettes les années suivant les effacements . . . 144
Suivi des zones humides riveraines . . . 145
4.2.2 Résultat : Flore des berges . . . 146
Dynamique de colonisation des banquettes l’année des effacements . 146 Évolution des espèces présentes sur les berges et les banquettes . . . 148
Suivis des zones humides riveraines . . . 151
Conclusion flore rivulaire . . . 151
4.3.1 Évolution des populations piscicoles . . . 153
Calcul de l’Indice Poisson Rivière IPR . . . 153
Méthodologie des suivis piscicoles : ONEMA et Fédération de pêche 91 . . . 154
Résultats des suivis piscicoles . . . 154
4.3.2 Évolution de l’indice diatomée . . . 156
Calcul de l’Indice Biologique Diatomées IBD . . . 156
Les suivis diatomées (IBD) sur le tronçon par la DRIEE . . . 156
Résultats des suivis de l’IBD . . . 157
4.3.3 Évolution de l’Indice Biologique Global Normalisé . . . 159
Calcul de l’Indice Biologique Global Normalisé IBGN . . . 159
Les suivis macro-invertébrés (IBGN) sur le tronçon par la DRIEE . 161 Résultats des suivis de l’IBGN . . . 161
4.3.4 Conclusion : évolution des indices biologiques suite aux effacements 163 4.3.5 Comparaison des indices bilogiques avec d’autres rivières de l’île de France . . . 163
Évolution de l’IBD en Ile-de-France . . . 164
Évolution de l’IBGN en Ile-de-France . . . 167
4.4 Conclusions : impact des effacement sur la faune et la flore aquatique et rivulaire . . . 167
5 Hydromorphologie et transport de sédiment suite aux effacements 169 5.1 Évaluer le transport sédimentaire en rivière . . . 169
5.1.1 Équations hydrodynamiques et force de frottement . . . 169
Évolution des profils de vitesse et force de frottement . . . 170
Les frottements turbulents . . . 172
La puissance d’une rivière . . . 174
5.1.2 Le transport solide en rivière . . . 174
Potentialité de mise en mouvement : la formule de Shields . . . 177
Équations de transport : calcul de la charge de fond . . . 179
5.2 Méthodologie . . . 183
5.2.1 Suivis des sédiments de l’Orge . . . 183
Prélèvements des sédiments du lit . . . 183
Mesure in-situ de la charge de fond : pièges à sédiments . . . 184
5.2.2 Les analyses . . . 187
Granulométrie des sédiments . . . 187
Analyses granulométries . . . 188
Diamètre médian D50 et coefficient de Nikuradse ks . . . 188
5.3 Validation de la méthode de calcul de la vitesse de frottement u∗ . . . 190
5.3.1 Méthodologie . . . 190
Acquisition de données . . . 190
Traitement des données brutes issues de l’ADV . . . 192
Calculs comparatifs de la vitesse de frottement . . . 193
5.3.2 Comparaison des vitesses de frottement obtenues . . . 194
Granulométrie des sédiments . . . 194
Profils logarithmiques . . . 195
Covariance entre Vx0 et Vz0 . . . 196
5.4 Évolution des sédiments du lit suite aux effacements . . . 198
5.4.1 Les granulométries observées sur les profils . . . 199
5.4.2 Évolution des diamètres médians D50 . . . 201
5.4.3 La répartition des fractions granulométriques . . . 202
5.4.4 Le cas de la confluence avec le Mort Ru . . . 205
5.4.5 La charge de fond dans l’Orge : piège à sédiment . . . 206
5.4.6 Conclusion quant à l’évolution sédimentaire de l’Orge . . . 207
5.5 Évaluation des capacités de transport de sédiment de l’Orge . . . 208
5.5.1 Mobilité des sédiments lors du prélèvement . . . 208
Les vitesses de frottement u∗ . . . 208
Potentialité de mise en mouvement : diagramme de Shields . . . 209
5.5.2 le transport solide de l’Orge . . . 211
Diamètre maximal des grains mobilisables . . . 211
Débit solide Qb potentiel maximal . . . 214
5.5.3 Participation de chaque classe granulométrique au débit solide . . . 217
Débit solide et classement granulométrique . . . 217
Temps de renouvellement selon les classes granulométriques . . . 219
Vitesse de transport . . . 222
Le transport dans l’Orge . . . 222
5.6 Conclusion : impact des effacements sur le transport sédimentaire dans l’Orge225 6 Biogéochimie de l’Orge et de la nappe alluviale 227 6.1 Méthodologie . . . 228
6.1.1 Suivis de terrain : l’Orge et sa nappe . . . 228
L’eau de la rivière . . . 228
L’aquifère de la vallée . . . 230
6.1.2 Méthode d’analyse de l’eau et des sédiments . . . 231
Stockage des échantillons d’eau . . . 231
Analyses de l’eau . . . 232
Traitement des données de chromatographie et de colorimétrie . . . 233
Analyses statistiques des résultats . . . 234
6.2 Évolution de la biogéochimie de l’Orge . . . 234
6.2.1 La qualité de la rivière et des affluents sur la période de suivi . . . . 235
La qualité de l’eau de l’Orge . . . 235
La qualité de l’eau des affluents sur le secteur . . . 240
6.2.2 La qualité de l’eau dans les jours suivant les effacements . . . 241
Effacement du clapet Souchard, 16 mars 2010 . . . 241
Effacement du clapet Vaucluse, avril 2010 . . . 242
Pluie orageuse, mai 2010 . . . 244
Effacement du clapet des Archives, mai 2011 . . . 246
Effacement du clapet du Breuil mai 2012 . . . 247
Conclusion sur les mouvements de clapet . . . 249
6.2.3 La qualité de l’eau de la nappe de Vaucluse . . . 249
6.2.4 Conclusion : impacts des effacements sur la qualité de l’eau . . . 252
6.3 Évolution de l’oxygénation et de la température de l’Orge après les efface-ments . . . 252
Méthodologie . . . 254
Calage des modèles . . . 259
Impact des effacements : comparaison des valeurs mesurées et simulées264 Conclusion : Effacement et température de l’eau . . . 270
6.4 Conclusion : qualité de l’eau et impacts des effacements . . . 271
7 Les banquettes de sédiment : flux hydrologiques et biogéochimiques 273 7.1 Méthodologie . . . 273
7.1.1 Suivis de terrain des banquettes de sédiment . . . 273
Tube de prélèvement d’eau interstitielle . . . 274
Suivi des niveaux d’eau interstitielle des banquettes . . . 276
7.1.2 Expériences au laboratoire de mise en eau des sédiments . . . 277
Prélèvement de carottes de sédiment dans une banquette . . . 277
Inondation de carottes de sédiment au laboratoire . . . 278
Potentiel de dénitrification et de relargage des sédiments . . . 278
7.2 Les sédiments des banquettes . . . 280
7.2.1 Porosité des sédiments de banquette . . . 280
7.2.2 Composition des sédiments de banquettes . . . 280
Teneur en matière organique par perte au feu . . . 280
Analyse par fluorescence à rayon X (XRF) . . . 280
Composition des sédiments de banquette . . . 281
7.3 Comportement hydrologique et hydraulique des banquettes de sédiment . . 283
7.3.1 Piézométrie dans les banquettes . . . 283
7.3.2 Évolution de la piézomètrie dans les banquettes en relation au débit de l’Orge . . . 285
7.3.3 Estimation de la conductivité hydraulique des sédiments . . . 286
Principe . . . 286
Méthodologie . . . 287
Estimation du biais possible lié à la diffusion . . . 288
Importance du phénomène de diffusion . . . 290
Effet du trou sur le champ des vitesses . . . 291
Débit apparent et débit en l’absence de trou . . . 292
Évolution des concentrations dans le trou . . . 293
Estimation de la conductivité hydraulique pour la banquette LA . . 294
7.4 La biogéochimie des banquettes de sédiment . . . 295
7.4.1 Composition de l’eau dans les banquettes de sédiment . . . 295
Concentrations dans l’eau interstitielle des banquettes de sédiment . 295 Évolutions spatiales et temporelles des concentrations dans les ban-quettes . . . 299
7.4.2 Simulation d’inondation sur des carottes de sédiments au laboratoire 303 Protocole d’inondation des carottes . . . 303
Inondation de carotte de sédiment . . . 303
Potentiel de dénitrification et de production . . . 306
La dénitrification dans les carottes d’après les taux potentiels des batch . . . 314
7.4.3 Les processus probablement à l’œuvre dans les banquettes . . . 315
7.5 Flux biogéochimiques entre l’Orge et les banquettes . . . 322
Principe . . . 322
Évapotranspiration des banquettes . . . 324
Le calage du modèle . . . 329
7.5.2 Flux d’eau dans les banquettes . . . 332
7.5.3 Flux d’azote et de phosphore entre les banquettes et l’Orge . . . 335
Flux sortant des banquettes vers l’Orge . . . 335
Dénitrification dans les banquettes . . . 338
Bilan d’azote dans les banquettes . . . 340
7.6 Bilan biogéochimique sur le secteur étudié . . . 340
7.6.1 Évolution de la composition des macrophytes suite aux effacements 341 Méthodologie . . . 341
La composition des tissus des macrophytes . . . 341
Conclusion flore aquatique . . . 344
7.6.2 Impact des sédiments de fond de lit sur les flux en rivière . . . 346
7.6.3 Bilan sur la zone d’étude . . . 347
7.7 Conclusion : impact des effacements sur les flux biogéochimiques dans la rivière . . . 347
8 Conclusion générale 351 A Annexes 369 A.1 Présentation du bassin versant . . . 369
A.1.1 forage BRGM a Vaucluse . . . 369
A.2 Évolution de la morphologie et des écoulements de l’Orge suite aux efface-ments . . . 371
A.2.1 Les débits de l’Orge . . . 371
A.2.2 Niveaux piézométriques . . . 372
Niveaux piézométriques dans la roselière . . . 372
Niveaux piézométriques dans les banquettes . . . 374
Niveaux piézomètriques enregistrés par les sondes . . . 374
A.2.3 Morphologie et granulométrie des profils transversaux . . . 375
Profils transversaux à Vaucluse . . . 377
Profils transversaux à la Guinguette . . . 392
Profils transversaux à la confluence avec le Mort Ru . . . 408
Profils transversaux en amont de Vaucluse . . . 416
Évolution de la cote de fond . . . 420
A.2.4 HEC RAS . . . 420
Ensemble des profils recalés pour la modélisation . . . 420
Les hauteurs et les vitesses d’eau obtenues via la modélisation HEC RAS . . . 420
A.3 Transport de sédiment . . . 423
A.3.1 Données du calcul de u∗ avec un ADV . . . 423
Granulométrie observée sous les profils de vitesses ADV . . . 423
Profils de vitesses et calage des profils logarithmiques . . . 424
Covariance calculées à partir des mesures de l’ADV . . . 425
A.3.2 Calculs D50, u∗, D∗, θ . . . 427
A.3.3 Transport de sédiment selon la classe granulométrique . . . 429
Diamètre maximal des grains mobilisables . . . 429
Transport en fonction de la classe granulométrique . . . 430
A.4 Biogéochimie . . . 431
A.4.1 Évolution de concentration dans les banquettes, les piézomètres et l’Orge pour tous les éléments . . . 433
A.4.2 Concentration dans les banquettes de sédiment en fonction de la profondeur . . . 435
A.4.3 Taux de production dans le batch . . . 440
A.4.4 Résultats des analyses au fluoX . . . 441
A.5 hydrobiologie . . . 446
A.5.1 Les macrophytes . . . 446
Disponibilité des données sur les macrophytes . . . 446
Délimitation des micro-tronçon de macrophytes . . . 447
Sigles
DCE : Directive Cadre européenne sur l’Eau
DRIEE : Direction Régionale et Interdépartementale de l’Environnement et de l’Énergie IPR : Indice Poisson Rivière
IBGN : Indice Biologique Global Normalisé IBD : Indice Biologique Diatomée
IBMR : Indice Biologique Macrophytes Rivière NGF : Nivellement Général de la France
NQE : Norme de Qualité Environnementale
ONEMA : Office National de l’Eau et des Milieux Aquatiques ROE : Référentiel des Obstacles à l’Écoulement
Symbologie
a rayon du trou (m) traçage au sel A section efficace (m2) diffusion
AD section d’un tube de sol (m2) diffusion
AT température de l’air (˚C) modèle température
C0 concentration en sel dans le trou (mol.m−3) traçage au sel
Ci concentration en ion i dissout (mol.m−3)
Ct concentration de sédiment en volume dans la section de la rivière (m3.s−1)
D diamètre des grains (m)
D50 diamètre médian des grains d’un échantillon de sédiment ou diamètre vis-à-vis
du-quel 50% en poids des particules ont un diamètre inférieur (m)
D∗ paramètre adimensionnel de Shields relatif au grain (ou diamètre adimensionnel des
particules)
Di coefficient de diffusion de l’ion i considéré (m2.s−1)
Fgr paramètre de mobilité des sédiments Ackers-White
g accélération de la pesanteur (9, 81m/s2)
gb débit solide par charriage en poids dans l’eau (kg.s−1.m−1)
gt débit solide total en poids dans l’eau (kg.s−1.m−1)
Ggr paramètre de transport des sédiments Ackers-White
Gb débit solide en masse par charriage sur la section de la rivière (kg.s−1)
Gt débit solide en masse total sur la section de la rivière (kg.s−1)
h hauteur sur laquelle ont lieu les écoulements (m) hm hauteur moyenne du cours d’eau (m)
i pente (s.u. ou %)
J flux de diffusion (mol.s1) diffusion
Je pente énergétique de la rivière (adimensionnel)
k rapport entre la teneur totale du sédiment et la teneur dissoute (adimensionnel) diffusion
ks coefficient de Nikuradse ou coefficient de rugosité (m) transport sédimentaire
K conductivité hydraulique (m.s−1)
Ks coefficient de rugosité total de Manning-Strickler (m1/3.s−1) Meyer-Peter
Ks0 coefficient de rugosité due aux granulats de Manning (m3.s−1) Meyer-Peter
L nombre de jours précédents la mesure de la température de l’eau () modèle tempé-rature
Me paramètre de mobilité (adimensionnel) Van Rijn
p pente du niveau piézométrique (%)
Pt puissance totale du cours d’eau (W.m−1 = kg.m.s−1)
q débit liquide unitaire (m3.s−1.m−1) q = Q/largeur
q25 quantile 25 : valeur à laquelle 25% des données considérées sont inférieures
qb débit solide volumique par charriage par unité de largeur de rivière (m3.s−1.m−1)
qt débit solide volumique total par unité de largeur de rivière (m3.s−1.m−1)
Q débit de la rivière (m3.s−1)
Q2 débit apparent ou traversier, débit mesuré dans le trou (m3.s−1) traçage au sel
Qb débit solide volumique par charriage sur la section de la rivière (m3.s−1)
¯
Qb débit solide volumique apparent prenant en compte la porosité des sédiment (m3.s−1)
Qt débit solide volumique total sur la section de la rivière (m3.s−1)
QR débit qui traverserait le volume occupé par le trou en l’absence de trou (m3.s−1)
r position par rapport au centre du trou (m) diffusion
Rh rayon hydraulique (m) qui est le rapport entre la section mouillée et le
péri-mètre mouillé
s densité relative des particules (∼2,5 adimensionnel) rapport entre la densité des grains et celle de l’eau granulométrie
S coefficient d’emmagasinement (adimensionnel) hydrogéologie T temps de séjour (s) traçage au sel
T température absolue (K) diffusion u vitesse d’écoulement (m.s1)
u∗ vitesse de frottement (m.s1)
ucr vitesse moyenne critique basé sur Shields (m.s1) Van Rijn
Vm vitesse moyenne des écoulements(m.s−1)
W T température de l’eau (˚C) modèle température W Tsim température de l’eau simulée (˚C)
z profondeur (m)
z0 longueur de rugosité ou cote à laquelle le profil logarithmique de vitesse
lettres grecs
α coefficient d’adsorption (adimensionnel) traçage au sel γ poids volumique de l’eau (∼1000N.m−3)
γs poids volumique spécifique du grains (presque toujours compris entre 26 et
27,5kN.m−3 d’après (Degoutte, 2012))
Γ quantité totale de sel contenue dans un volume de sol (mol.m−3)
θ facteur de correction à appliquer à la diffusion pour tenir compte de la tortuausité θ ∝ τ−2 (adimensionnel) diffusion
θ distribution des paramètres (adimensionnel) méthode MCMC
θ paramètre de mobilité de Shields relatif à l’écoulement (adimensionnel) transport sédimentaire
θcr valeur critique du paramètre de mobilité de Shields correspondant au seuil de mise
en mouvement (adimensionnel) transport sédimentaire
κ constante de von Karman de 0,41 (adimensionnel) transport sédimentaire λi conductivité molaire ionique de l’ion i (S.m2.mol−1)
ν viscosité cinématique de l’eau (1.007.10−6m2.s−1 à 20˚C) νT viscosité turbulente (m2.s−1)
ξM paramètre de rugosité (adimensionnel) Meyer-Peter
ρ masse volumique de l’eau (∼1000kg.m−3 à 4˚C)
ρs masse volumique moyenne des sédiments (∼2650kg.m−3 )
σ conductivité d’une solution (S.m−1)
σ variance (adimensionnel) modèle température
τ force de frottement (kg.m−2.s) transport sédimentaire τ tortuausité (adimensionnel) diffusion
Φ porosité du sédiment (adimensionnel)
ΦA paramètre de transport (adimensionnel) Graf
Définitions
dissous < 10kDa < colloïdale < 0,45µm < particulaire (Lapworth et al., 2011).
Arasement : action qui consiste à diminuer la hauteur d’une seuil, en maintenant une partie de l’ouvrage au dessus du niveau naturel du substrat
Atterrissement : dépôt localisé (mais parfois de grande dimension) de matériaux gra-nulaires amenés par le cours d’eau. Il s’agit d’une manifestation localisée et non d’un exhaussement généralisé. Lorsqu’on parle de matériaux granulaires, atterrissement, dépôt et banc sont relativement synonymes. Le banc désigne plus le résultat d’une action, c’est-à-dire une forme. Le dépôt désigne une action, celle de déposer ; on parlera par exemple du dépôt d’un grain. L’atterrissement fait aussi référence à une action, celle d’engraisser la zone de dépôt.
Boëlle : terme local désignant un bras annexe de l’Orge, dont le débit est généralement régulé par des ouvrages hydrauliques
Crue : Une crue peut être définie comme un écoulement de la rivière dépassant la limite des berges, débordant dans le lit majeur. Les hydrologue la définissent plutôt comme une augmentation temporaire du niveau d’eau (Hubbart and Jones, 2010).
Débit solide : le débit solide est le volume de matériaux granulaires transportés par le courant par unité de temps, sans tenir compte des vides. Il s’exprime en m3/s. Dérasement : action de suppression complète d’un ouvrage en rendant le lit naturel et
érodable
Ecosystème : c’est une unité écologique en équilibre dynamique et autonome, constituée d’un environnement physico-chimique (ou biotope) en constante interaction avec un groupement de différentes espèces animales et végétales (ou biocénose).Un écosys-tème est issu de la coévolution entre les différents êtres vivants et leurs habitats. Il est difficile de délimiter un écosystème car il ne possède pas de frontière physique mais il peut être défini à de nombreuses échelles spatiales.
Écotone : zone de transition entre deux écosystèmes
Érosion : action d’arrachement et de transport de particules de sol ou de rocher sous l’effet du vent, de la pluie, de la fonte des neiges et des cycles de dégel ou par des mécanismes de glissement de terrain, d’éboulements, d’avalanches, de laves torren-tielles. En zones continentale, l’érosion peut être aréolaire (en surface) ou linéaire (le long d’un élément du chevelu hydrographique).
Érosion progressive : mécanisme d’enfoncement du fond du lit se propageant vers l’aval. Le point de départ est une intervention, souvent d’origine humaine, provo-quant un déficit de matériel alluvionnaire (construction d’un barrage ou d’un seuil, prélèvements d’alluvions dans le lit mineur. . . )
Exhaussement progressif : surélévation du fond du lit se propageant vers l’aval. Le point de départ est une intervention, généralement d’origine humaine, provoquant un excédent de matériaux alluvionnaires (dérivation par un canal, suppression d’un seuil précédemment comblé...)
Exhaussement régressif : surélévation du fond du lit se propageant vers l’amont. Le point de départ est une intervention, souvent d’origine humaine, qui surélève loca-lement le fond du lit (construction de seuil). L’origine peut être naturelle, comme par exemple l’apport solide d’un affluent torrentiel.
Hélophyte : Plante ou groupement hélophile vivant sur des substrats vaseux, inondée au moins en hiver (Bournérias et al., 2001).
Lit majeur : le lit majeur correspond à la plaine inondable, il est limité par les plus hautes eaux (Degoutte, 2012). Il entoure ou inclus le lit mineur selon les auteurs. Lit mineur : espace occupé par l’écoulement pour des crues courantes et séparé du reste
du lit majeur par les berges (Degoutte, 2012)
Macrophyte : plantes aquatiques vascularisées possédant des structures internes (xy-lème et trachéide) permettant le transport de l’eau et des nutriments à travers l’organisme et ayant de véritables racines.
Définitions ouvrages hydrauliques
Les ouvrages hydrauliques barrant le lit de la rivière ont de nombreuses fonctions et donc de nombreuses formes. Je propose ici un récapitulatif des termes que j’utilise dans ce rapport avec la définition de ce à quoi ils correspondent. Suivant les sources, ces termes n’auront pas forcément la même signification, je propose ici ce qui me semble le plus communément utilisé.
Barrage : ouvrage hydraulique barrant le lit de la rivière. Je l’utilise par la suite comme terme générique sans distinction entre seuil et grand barrage réservoir (sans distinc-tion de taille).
Seuil : ouvrage hydraulique présent en fond de lit, barrant une partie du lit mineur (De-goutte, 2012), la rivière surversant par dessus l’ouvrage ce qui crée une chute d’eau. Le niveau d’eau est surélevé en amont de l’ouvrage et sa pente est assez faible, mais la rivière reste dans son lit d’origine. Les seuils sont généralement inférieurs à 5m (AESN, 2007). Le seuil peut avoir plusieurs fonctions dont l’alimentation gravitaire d’un canal de dérivation, l’utilisation de la force motrice de l’eau (production élec-trique, moulins...) ou la stabilisation du fond de la rivière à son amont en créant un point dur.
Clapet : seuil mobile (ou partie mobile d’un seuil) permettant de réguler le débit en sor-tie de l’ouvrage pour limiter l’influence du seuil lors de crue. C’est majoritairement un panneau perpendiculaire à la rivière qui pivote autour d’un axe horizontal en fond de lit
Vanne : ouvrage qui permet l’ouverture et la fermeture d’une évacuation d’eau dans un barrage, la vanne permettant de réguler le débit de sortie.
grand barrage : ouvrage hydraulique barrant le lit de la rivière créant une grande rete-nue d’eau sortant du lit d’origine de la rivière. Il barre le lit mineur et une partie du lit majeur de la rivière (Degoutte, 2012). La sortie d’eau s’effectue souvent en bas d’ouvrage, la pression d’eau permettant de faire tourner des turbines avec plusieurs sorties possibles pour réguler le débit de sortie. Ils ont pour vocation la production électrique, l’alimentation de canaux, l’irrigation ou les loisirs.
Les multiples impacts des barrages sur
une rivière
Les cours d’eau et les rivières ne représentent environ que 0,006% de l’eau douce totale présente sur terre (Likens, 2010b), mais comme les lacs et les zones humides, les rivières ont une grande importance pour l’homme. Elles sont la base d’usages divers mais essentiels : irrigation, transport, loisirs, tourisme... En plus de ces intérêts pour l’homme, les rivières sont des corridors écologiques essentiels. Ce sont des systèmes dynamiques, écologique-ment, géomorphologiquement et biogéochimiquement. Les nombreuses espèces végétales et animales, que l’on retrouve dans et autour de la rivière, sont réparties sur l’ensemble du corridor alluvial, longitudinalement (entre l’amont et l’aval du cours d’eau) et latéralement (dans la rivière, sur ses berges...). Elles évoluent selon de nombreux facteurs, dépendants de l’environnement de la rivière : climat, localisation géographique (plaine, montagne...), environnement (forestier, agricole...) ; mais aussi des conditions locales : ensoleillement, dynamique sédimentaire, habitat... Les rivières jouent un rôle important dans les cycles biogéochimiques, régionaux et globaux, et dans le transport de matériaux terrestres vers les océans. Les rivières permettent des échanges entre l’amont et l’aval du cours d’eau, mais aussi des échanges latéraux avec la plaine alluviale. Ainsi, modifier un des processus se produisant dans la rivière (morphologique, biologique ou physico-chimique) impactera directement ou indirectement les autres. Les différents processus se produisant dans les di-vers compartiments du corridor alluvial (rivière, zone hyporhéique...) sont étroitement liés. Les activités humaines ont substantiellement affecté les cycles hydrologiques naturels des rivières partout dans le monde. L’un des impacts les plus répandu dû à l’homme est la construction de barrages. Plus de la moitié des rivières du monde sont affectées par des barrages, la plupart ayant été construits durant le 20ème siècle (Bukaveckas, 2010). Prises toutes ensembles, les capacités de stockage cumulées de tous les barrages dans le monde représentent environ 15 % des écoulements annuels globaux des rivières. Des 20 plus larges rivières d’Europe, seule la Dvina septentrionale en Russie est considérée comme libre, non barrée (Tockner et al., 2009). Le Rérérentiel des Obstacle à l’Écoulement ROE mis en place par l’ONEMA recense environ 60000 ouvrages hydrauliques sur les rivières fran-çaises, dont la moitié n’aurait plus d’usage avéré. Ces ouvrages sont souvent accompagnés de modifications du cours d’eau (chenalisation, linéarisation, calibrage du lit mineur. . . ) qui accentuent les impacts de ces constructions.
Les barrages permettent d’élever le niveau de l’eau en amont de l’ouvrage en créant une retenue. Ils peuvent avoir plusieurs objectifs : créer une chute d’eau ayant assez de puissance pour faire tourner une roue de moulin ou une turbine, induire une profondeur suffisante en amont pour y pomper de l’eau (Csiki and Rhoads, 2010), maintenir une ligne d’eau à l’étiage (Gore and Petts, 1986) ou le maintien d’un niveau d’eau dans la nappe d’accompagnement pour l’alimentation en eau potable ou pour l’irrigation (AESN, 2007). Sur les grandes rivières, ils permettent parfois de maintenir la rivière navigable
toute l’année sur la majeure partie de son lit.
Il a plusieurs types de barrages, mais ils peuvent être classés en deux catégories ma-jeures suivant l’importance de la retenue qu’ils génèrent et la façon dont la rivière les franchit : les grands barrages à retenue ("impoundment dam") et les seuils ou barrages déversoir « au-fil-de l’eau » (weirs or « run-of-river dam ») (Csiki and Rhoads, 2010).
• Les grands barrages sont conçus pour contrôler le débit de la rivière et stocker de l’eau. Ils inondent de larges zones hors du lit mineur et créent des conditions éco-logiques similaires à celles de lacs, dans certains cas. Il en résulte une stratification thermique de la colonne d’eau (Bukaveckas, 2010). L’eau évacuée par le déversoir provenant souvent du fond de la retenue, les températures de l’eau à l’aval de l’ou-vrage sont elles aussi perturbées Degoutte (2012). Ces grands barrages à retenue altèrent les flux naturels et les régimes d’inondation de la rivière, le débit aval de la rivière étant conditionné par la gestion de l’ouvrage. Ils perturbent les flux sé-dimentaires avec des dépôts dans la retenue accompagnés d’une érosion du chenal en aval (Riggsbee and Julian, 2007). La présence de barrages perturbe les flux bio-géochimiques (Baldwin, 1996), comme par exemple ceux de silice avec un stockage dans la retenue (silice biogénique qui sédimente) et une diminution des apports à l’embouchure maritime des cours d’eau allant jusqu’à 30% (Humborg et al., 2008). • Les barrages déversoirs ou seuils, forment une chute d’eau passant au dessus de l’ou-vrage avec une retenue d’eau souvent plus limitée, et la rivière reste majoritairement dans son lit en amont de l’ouvrage. Ces "petits" barrages (< 5 m) sont conçus pour maintenir un niveau d’eau minimum durant les bas débits et/ou limiter l’érosion amont du lit mais ils ne modifient guère les débits de la rivière. Ils semblent avoir un impact plus modéré que les grands barrages mais restent des obstacles généra-lement infranchissables pour la faune. Il perturbent le transport sédimentaire, avec un possible colmatage du lit en amont de l’ouvrage qui limite fortement les échanges avec la zone hyporhéique (Blaschke et al., 2003). La majorité des ouvrages trans-versaux barrant les cours d’eau français correspond à ce type d’ouvrage (Adam and Malavoi, 2007).
Ces barrages, seuils, vannes ou clapets affectent de façon plus ou moins importante la variabilité naturelle du régime hydrologique du cours d’eau suivant l’importance et la gestion de la retenue d’eau en amont de l’ouvrage et pourront avoir des effets sur l’ensemble de l’écosystème alluvial. Le « manuel de restauration hydromorphologique des cours d’eau » publié par l’AESN (AESN, 2007) identifie trois grandes catégories d’impact : • Modification des flux liquides, solides et biologiques : modification des hydrogrammes,
blocage de la charge solide, difficulté de franchissement par les poissons
• Effet de « retenue » : homogénéisation des faciès d’écoulement, écoulements plus lentiques en amont du seuil, altération drastique des habitats aquatiques, réchauf-fement de l’eau à l’étiage
• Effet « point dur » : réduction des processus d’érosion latérale dans l’emprise de la retenue, perturbe les processus d’équilibre géodynamique.
Certains vieux barrages présentent des risques de cassure et un danger pour les usagers à l’aval de la structure. Le coût de l’entretien ou de la rénovation de certains ouvrages dépassant le coût de leur démantèlement, les gestionnaires préfèrent démolir les ouvrages si leur usage le permet (Csiki and Rhoads, 2010).
Avec ces constats, la pratique de l’effacement de barrage s’est rapidement répandue dès les années 70 aux États Unis, un peu plus tardivement en Europe. Les études sur le sujet s’intéressent tout d’abord au démantèlement de grands barrages réservoirs et ce n’est que plus récemment que des études ont porté sur des seuils barrant des rivières de plaine (mi-lieu des années 2000). En France, ces opérations débutent plutôt dans les années 90, avec par exemple l’effacement du barrage de Maisons-Rouges en 1998 sur la Vienne (Indre-et-Loire). Mais l’effacement d’ un ouvrage, présent parfois depuis des dizaines d’années, déstabilise les équilibres écologiques mis en place depuis son installation et la rivière ne possède pas forcément les capacités de résilience lui permettant de retrouver son état d’origine, d’avant la construction du barrage.
De nombreuses études ont ainsi suivi l’impact d’un démantèlement, mais elles se concentrent souvent sur des processus particuliers tel que l’impact hydromorphologique, l’évolution de la population piscicole (Hester and Gooseff, 2010) ou les flux biogéochi-miques lors de l’effacement. L’impact d’effacement d’ouvrages sur l’état écologique de la rivière, pour les cours d’eau de plaine, reste encore assez mal appréhendé dans son en-semble (avec toutes les interactions possibles), notamment à cause de la durée des suivis nécessaires à une telle évaluation et le peu d’articles diffusés sur les essais "ratés" de restauration (Bennet et al., 2011).
Comme développé dans ce chapitre, la présence comme l’enlèvement d’un barrage ont des effets qui dépendent grandement des caractéristiques de l’ouvrage (hauteur, emprises latérales, gestion...), des caractéristiques de la rivière (géologie, morphologie, dynamique sédimentaire...) et du régime hydrologique du bassin versant.
Ce chapitre propose tout d’abord quelques concepts sur les écosystèmes alluviaux essen-tiels dans le contexte des effacements d’ouvrages, ainsi qu’un rappel des attentes de la DCE. Il regroupe ensuite un ensemble d’études portant sur les différents impacts de la présence d’ouvrages hydrauliques et des divers effets observés lors d’effacement de bar-rage. Ce chapitre met ainsi en valeur les objectifs de la thèse au vu des études déjà réalisées.
1.1
Quelques concepts particulièrement pertinents en
écologie fluviale dans le contexte des politiques
d’ef-facement de barrages
rivière sont particulièrement importantes pour la conservation à long terme des habitats dans la rivière, donc au maintien de la vie aquatique.
1.1.1
Notions d’autoépuration, capacité d’assimilation et résilience
La rivière est un système actif, qui possède des capacités plus ou moins importantes de s’adapter à une pollution. Le terme d’autoépuration a été beaucoup utilisé il y a quelques années, particulièrement par les gestionnaires. Il est souvent mis en avant lors de restau-rations que supprimer les barrages permettrait aux rivières de "retrouver de meilleures capacités d’autoépuration" (Datry et al., 2008).
L’autoépuration est définie comme l’ensemble des processus naturels qui permettent le recyclage ou l’élimination des charges excessives en éléments minéraux et/ou organiques dans l’eau de la rivière (Ostroumov, 1998). Le "pouvoir autoépurateur des rivières" repré-senterait donc l’ensemble des processus qui concourent à revenir vers un état d’équilibre après une altération telle qu’une pollution (Edeline, 2001), soit les capacités à tamponner des pollutions diffuses ou ponctuelles.
Derrière ce terme se cachent de nombreux processus physico-chimiques pouvant évo-luer de façon totalement opposée face à une pollution. Il devient alors très compliqué de définir une amélioration ou une dégradation de l’autoépuration, ce qui dépendra de l’élément étudié. Ce terme sous entend que la rivière est capable de compenser les excès (chimiques) du bassin versant mais sans forcément revenir vers un état de l’écosystème proche de celui d’avant la perturbation. Ce terme d’autoépuration est donc un terme très utilitaire, assez imprécis, qu’il convient d’utiliser avec circonspection. De plus, il vaut sans doute mieux réduire les pollutions qu’augmenter les "capacités d’autoépuration" d’une ri-vière.
Il est préférable d’utiliser les termes de capacité d’assimilation (capacité de s’accom-moder à une perturbation) ou de résilience dans le cas idéal (capacité d’un écosystème à récupérer un fonctionnement normal après avoir subi une perturbation et à revenir vers son état prè-perturbation) (Dauphiné and Provitolo, 2007). Ces notions ne se focalisent pas sur l’élimination de la pollution mais sur la réduction de son impact pour favoriser la survie de l’écosystème aquatique. Ce sont ces capacités de retour vers un état d’origine, dit "naturel", qu’il convient de promouvoir et d’accompagner lors d’opération de restau-ration (Kondolf, 2011). C’est généralement via ce retour à l’état le plus proche du naturel qu’est estimé la réussite ou l’efficacité d’une restauration.
1.1.2
La notion d’écosystème alluvial
L’écosystème fluvial résulte des interactions complexes entre les organismes vivants et l’environnement abiotique, chacun influençant les propriétés de l’autre, et les deux étant nécessaires au maintien de la vie (Odum and Barrett, 1953). La plaine alluviale est un écosystème très ouvert, présentant des variabilités spatiales (latérales et longitudinales) et temporelles fortes.
Sponsel-ler (2010) (figure 1.1). Cependant, les limites entre ces sous-unités sont variables dans le temps et dans l’espace : le niveau d’eau et les échanges entre les différentes sous-unités varient en fonction notamment des conditions hydrologiques, des cycles saisonniers... Il est donc assez difficile de fixer une limite définie entre ces différentes sous-unités écolo-giques. Ces zones de transition entre deux écosystèmes, appelées écotones, sont souvent plus riches que les deux écosystèmes qu’elles délimitent, avec une diversité longitudinale et latérale très forte. La ripisylve est un exemple d’écotone : outre les espèces des deux milieux qu’elle sépare (la rivière et la plaine), elle abrite des espèces spécifiques (castor, martin pêcheur...). Les écotones sont essentiels mais particulièrement sensibles aux per-turbations des écosystèmes qu’ils délimitent. Par exemple, la régulation du débit de la rivière limite les inondations de la plaine alluviale, ce qui est défavorable aux espèces végétales de zone humide mais aussi pour des espèces animales telles que le brochet, qui fraye sur des prairies inondées.
Il semble donc difficile de ne s’intéresser qu’à un compartiment du système alluvial sans s’intéresser aux interactions avec les compartiments qui l’entourent et l’échelle de l’étude de l’écosystème alluvial dépendra souvent de la question scientifique considérée.
Figure 1.1 – Schéma d’une section transversale de rivière illustrant l’emboitement de différents éléments spatials d’un écosystème de rivière de plaine (d’après Fisher and Spon-seller, 2010)
La zone hyporhéique, sous influence de l’eau de la rivière, n’est étudiée que depuis 1980 mais est une zone particulièrement active avec de nombreuses interactions avec la rivière, comme le précise la partie suivante. Le chenal actif est caractérisé par la nature éphémère de sa forme (mouvement des barres et des berges) et par sa complexité morphologique qui peut inclure la présence de bassins, de radiers, berges et méandres (Bravard and Petit, 2010). Il est majoritairement constitué de matériaux déposés par la rivière. Les processus d’érosion et de dépôt qui s’y produisent permettent à la rivière de faire évoluer ses formes et constitue son espace de liberté lui permettant de réguler ses capacité de transports de sédiment. La zone hyporhéique et le chenal actif sont fortement intriqués et difficilement séparables en deux zones distinctes.
1.1.3
La continuité des cours d’eau
Les cours d’eau sont structurés en réseaux linéaires, avec des relations longitudinales entre l’amont et l’aval du cours d’eau et latérales entre la rivière, ses berges et la plaine. Une rivière et sa plaine alluviale sont des corridors écologiques, reliant différents habitats et permettant les déplacements plus ou moins importants de la faune et de la flore néces-saires à leur bon développement (migration, reproduction, protection...). La connectivité entre tous les milieux associés du corridor alluvial permet de caractériser la continuité entre les différents composants de l’hydrosystème (Wenger, 2002).
Cette notion de continuité à tout d’abord été mise en avant vis-à-vis du déplacement des populations piscicoles (Billet, 2012). Pour la DCE, la continuité se définit par la libre circulation des espèces biologiques, dont les poissons migrateurs, et par le bon déroulement du transport naturel des sédiments. L’élaboration de trames verte et bleue, mises en place par le Grenelle de l’environnement (2007), vise à construire un maillage écologique à l’échelle nationale pour "rétablir les flux d’espèces de faune et de flore sauvage entre les zones de haute valeur écologique".
La fragmentation de l’écosystème fluvial limite les échanges et cette perte de conti-nuité provoque généralement une perte de diversité et de fonctionalité de l’écosystème. La rivière et sa ripisylve sont deux exemples de corridor écologique, qui subissent de fortes pressions (fragmentation, artificialisation...). La fragmentation de l’habitat provoque l’iso-lement des populations qui entraine à long terme une limitation de leur viabilité (Morita and Yokota, 2002). La lutte contre la fragmentation de l’habitat, via des stratégies de gestion, de restauration ou de conservation, permet de protéger des espèces menacées.
La continuité du système fluvial, indispensable aux échanges (d’énergie, de nutri-ments...) dans l’écosystème, sera assurée par les interactions entre le lit, les chenaux secondaires, les rives et les espèces végétales et animales du cours d’eau (Wenger, 2002). Les écotones (ces zones délimitant deux écosystèmes) sont des zones de transition conti-nue entre deux écosystèmes, avec des évolutions progressives et la formation de gradients (physico-chimiques) entre deux compartiments (Hinkle et al., 2001). Le long de ces gra-dients, la réactivité du milieu va dépendre des dynamiques et des effets de mélanges. La zone hyporhéique, qui nous intéresse particulièrement, est une zone où l’intensité des mé-langes contrôle les réactions s’y produisant.
Un barrage crée un point dur. Sa présence contraint le chenal en limitant sa mobilité latérale et modifie les dynamiques spatiales et temporelles dans la plaine alluviales. Il constitue un point de discontinuité, provoquant une fragmentation de l’écosystème, per-turbant de façon plus ou moins importante l’ensemble des processus biotiques et abiotiques ayant lieu dans la rivière, les berges et la ripisylve mais aussi dans la zone hyporhéique et la nappe alluviale.
1.1.4
La zone hyporhéique
auteurs incluent dans cette définition des échanges de matière et d’énergie entre l’eau de la nappe et celle de la rivière Boulton et al. (1998).
Le terme hyporhéique est utilisé dans cette thèse pour définir une zone proche de la rivière où se retrouve une quantité minimale d’eau en provenance de la rivière.
Suivant la configuration de la rivière et les phénomènes étudiés, la délimitation de cette zone peut grandement varier. Comme Datry et al. (2008) l’explique, la définition varie avec la diversité des configurations qui existent sous une rivière. L’extension de cette zone varierait suivant l’ordre de la rivière (Hinkle et al., 2001), la morphologie et les ca-ractéristiques de la rivière (Hill et al., 1998) et la saison (Hinkle et al., 2001).
Datry et al. (2008) donnent ainsi quelques exemples théoriques pour délimiter la zone hyporhéique (figure 1.2). Un cours d’eau circulant sur un substratum imperméable ne développera pas de zone hyporhéique (A). La zone hyporhéique peut être constituée uni-quement d’eau de la rivière si elle résulte de phénomène d’advection d’eau de la rivière dans les sédiments (B) ou si la rivière est perchée au-dessus de la nappe alluviale (C). Enfin, la zone hyporhéique peut être une importante zone d’échange entre la rivière et la nappe alluviale (D) et, si elle est en équilibre dynamique avec la rivière, la zone hypo-rhéique sera alors constituée d’un mélange d’eau de surface et d’eau de la nappe (E). Ces configurations peuvent se succéder entre l’amont et l’aval d’un cours d’eau.
Rivière Substratum1imperméable A Rivière Substratum1imperméable Zone1non saturée Zone1hyporhéique Nappe1phréatique C Rivière Substratum1imperméable Zone1non saturée Zone1hyporhéique B Rivière Substratum1imperméable Zone1non saturée Zone1hyporhéique Nappe1phréatique D Rivière Substratum1imperméable Zone1non saturée Zone1hyporhéique Nappe1phréatique E Figure111–1Les1différents1types1de1zone1hyporhéique.1Modié1d’après1Malard1et1al. ’2000(.1
Figure 1.2 – Délimintation de la zone hyporhéique dans Datry (2008)
Cette zone a une importante contribution aux cycles biogéochimiques, à la gamme de paramètres environnementaux et aux habitats biologiques dans la rivière grâce aux nombreux processus s’y déroulant (Lapworth et al. (2011), Hester and Gooseff (2010)), Dahm et al. (2006)).
chimique. Les mouvements de l’eau fournissent un vecteur aux éléments dissous (O2,
nu-triments...) pour entrer en contact direct avec des sources de carbone et les communautés microbiennes qui recouvrent une large surface des grains des sédiments. Les mouvements de l’eau dans la zone hyporhéique et la présence des gradients physico-chimiques favorisent la croissance d’un grand nombre de communautés microbiennes dans les sédiments de la rivière, ce qui ravive les cycles biogéochimiques et modifie le transport de nutriments (Fi-sher and Sponseller, 2010). L’augmentation du temps de résidence de l’eau et des solutés dans le milieu poreux de la zone hyporhéique accroit les opportunités de réactions biogéo-chimiques grâce aux populations bactériennes diversifiées, plus importantes que dans l’eau de surface. Cette zone possède donc une gamme unique de conditions biogéochimiques, à la fois oxydantes et hautement réductrices.
Ainsi, la zone hyporhéique est une zone où peuvent potentiellement se dérouler de nombreux processus de : dénitrification (Curie and Ducharne, 2008), minéralisation de l’azote (Hill et al., 1998), nitrification, ammonification, précipitation ou dissolution de phosphore (Jarvie et al. (2005), Lapworth et al. (2011), Ballantine and Walling (2006), Lapworth et al. (2011)). Elle a un rôle important dans les flux d’énergie à l’échelle du bassin versant.
Les échanges au sein de la zone hyporhéique sont contrôlés par deux principaux fac-teurs :
• le gradient hydraulique, qui est influencé par la forme du chenal et les obstacles à l’écoulement (Hester and Gooseff (2010), Sawyer et al. (2011))
• la perméabilité des sédiments, qui contrôle l’étendue de la gamme de conducti-vité/perméabilité hydraulique et son homogénéité, qui est influencée par le transport sédimentaire (Datry et al. (2008), Vervier et al. (1992), Kerr et al. (2011))
Certains organismes sont spécifiques de la zone hyporhéique. Par exemple, certains poissons pondent leurs œufs au niveau d’upwelling (l’eau de rivière entrant dans les sédi-ments et se mélangeant à l’eau souterraine) ou de downwelling (l’eau souterraine remon-tant pour se mélanger à l’eau de rivière). Ceci éremon-tant probablement lié à la température différente de l’eau et sa richesse en nutriments au niveau d’upwelling (Geist, 2000) ou en O2 pour les zones de downwelling (Baxter and Hauer, 2000).
La zone hyporhéique est donc une composante importante du système alluvial, mais qui a été fortement dégradée par l’activité humaine. Les levées empêchent les échanges ou du moins diminuent le rôle de la plaine d’inondation dans les cycles de matériaux et d’énergie (Bukaveckas, 2010). Les travaux de reméandrage, les curages, les barrages, les berges bétonnées... sont autant de facteurs pouvant perturber le fonctionnement de la zone hyporhéique mais dont les impacts ne sont pas encore bien pris en compte.
1.1.5
Conséquences sur les politiques d’effacement d’ouvrages
La gestion des rivières a été dans un premier temps principalement mise en œuvre dans le but de se protéger contre les inondations, drainer des zones humides et stabiliser les berges des cours d’eau. Les rivières ont été curées, canalisées avec des berges renforcées pour maximiser le transport de l’eau dans le chenal et maintenir un tracé de rivière stable. Lors de tous ces travaux, les attributs particuliers de la rivière ont largement été ignorés. Or, au vu de la complexité des écosystèmes aquatiques, modifier un ou deux des compartiments de la rivière peut considérablement impacter l’ensemble de l’écosystème. Pour lutter contre la dégradation des écosystèmes aquatiques, il est préconisé un retour vers un état plus naturel des rivières : réduire les contraintes (voir les supprimer) sur les processus physico-chimiques dans et autour des rivières mais aussi sur les processus hyromophologiques (transport sédimentaire, divagation de la rivière...).
Ainsi, les mesures de conservation et de réhabilitation de rivière commencent à ré-introduire certains des attributs des corridors et de la plaine alluviale en terme, par exemple, de leur rôle de zone de stockage temporaire des crues ou d’habitabilité pour les organismes aquatiques. Cependant, pour rétablir des écosystèmes dit "plus naturels", les travaux à entreprendre viennent déstabiliser des équilibres, parfois mis en place depuis plusieurs siècles. Il convient donc d’appréhender les réels bénéfices des travaux de restau-ration et de les accompagner en limitant de possibles effets indésirables.
Les États-Unis ont entrepris les effacements d’ouvrages dès les années 70 et possèdent de nombreux retours d’expériences. L’Europe intègre progressivement ces données écolo-giques à sa législation.
Politique d’effacement aux États Unis
Basée sur la loi fédérale du contrôle de la pollution de l’eau de 1948, la loi "Clean Water Act" de 1972 (modifiée en 1977) est la première loi fédérale aux Etats-Unis régis-sant la pollution de l’eau, en réglementant les rejets et en appliquant des normes pour la qualité des eaux de surface. Elle appelle à maintenir et restaurer l’intégrité biologique de l’eau douce. Cette loi oblige les états à élaborer des critères de qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique et de la santé humaine. Des critères physico-chimiques et biologiques ont ainsi été développé. De nombreux indices écologiques ont été mis en place, basés sur le biotope et sur les habitats (tel que l’IBI : Index of Biological Integrity (Allan and Castillo, 2007)) qui permettent d’intégrer les différents stress affectant les assemblages biologiques. L’étude de la faune et de la flore aquatiques permet d’intégrer dans le temps les effets des perturbations de l’environnement alluvial (pollution, dépôt ou érosion de sédiment...). Ces indices biologiques donnent une vision plus globale de l’état écologique d’une rivière que la seule qualité de l’eau.
hydrauliques dès les années 70. Ces opérations ont été menées pour des raisons d’abord sécuritaires (vieillissement des ouvrages), économiques (coût d’entretien trop élevé) et de plus en plus écologiques aujourd’hui.
Cadre Juridique européen : la DCE
En Europe, la Directive Cadre sur l’Eau (DCE) du 23 octobre 2000 (Parlement Euro-péen and Conseil de l’union EuroEuro-péenne, 2000) (transposée en droit français par la loi du 21 avril 2004) précise qu’améliorer l’état écologique des cours d’eau implique la prise en compte de la qualité physico-chimique, de la qualité biologique et de la qualité hydromor-phologique des rivières (DCE Annexe V). L’objectif est d’aider la rivière à retrouver des caractéristiques écologiques et biogéochimiques les plus proches possible d’un état non perturbé. Le "bon état" tel qu’il est défini par la DCE est atteint lorsque l’état écologique et l’état chimique sont au minimum "bon".
L’état écologique est évalué selon trois critères : la biologie (IBGN, IBD, IBMR et IPS), la physico-chimie de base (température, oxygène dissous, azote, phosphore...) et des polluants spécifiques (selon les Normes de Qualité Environnementale NQE). L’état écologique est "bon" si la valeur la plus déclassante mesurée dans l’année reste au-dessus ou en-dessous de la valeur seuil fixée : IBGN > 12 ; NH4 < 0,5 mg/L ; zinc < 7,8 µg/L ... L’état chimique est basé sur la Norme de Qualité Environnementale (NQE) sur un ensemble de substances phytosanitaires, d’hydrocarbures aromatiques polycycliques et de métaux lourds. Le bon état chimique suppose le non dépassement d’une valeur moyenne annuelle et le non dépassement d’une concentration maximum admissible. Par exemple, le diuron (pesticide) doit avoir une moyenne annuelle inférieure à 0,2 µg/L et un maximum inférieur à 1,8 µg/L.
La DCE demande l’atteinte du "bon état" des rivières à l’horizon 2015 (avec déroga-tion pour les rivières fortement anthropisées).
L’hydromorphologie des cours d’eau n’est donc pas intégrée directement dans l’éva-luation du "bon état" mais elle en "conditionnerait étroitement" l’atteinte : "l’hydro-morphologie, non utilisée pour juger de l’atteinte du bon état, est toutefois requise pour classer les milieux aquatiques en très bon état" (Berteaud, 2005). Cette qualité hydromor-phologique repose elle-même sur trois paramètres : le régime hydrologique, les conditions morphologiques et la continuité (faunistique et sédimentaire) des cours d’eau. Aucun cri-tère hydromorphologique à atteindre n’est pour l’instant défini mais des actions sont préconisées pour intervenir en faveur de l’atteinte du bon état écologique.
1.1.6
Conclusion : prise en compte des barrages sur l’écosystème
Il parait primordial lors d’opérations de restauration d’étudier l’impact global sur l’écosystème alluvial, de déterminer les interactions entre les processus physico-chimiques et biologiques et de déterminer l’impact des démolitions de barrages sur ces interactions dans les différents compartiments de la rivière.
Une meilleure compréhension des processus dans la rivière, la zone hyporhéique et les zones humides alluviales, aiderait à assurer que les mesures mises en œuvre lors de res-taurations de rivières soient les plus efficaces possibles, à la fois pour l’écosystème et pour l’usage que l’homme en a. Il parait donc nécessaire de classer les avantages et les incon-vénients potentiels liés aux barrages et à leur suppression.
1.2
Impact des barrages sur l’hydrologie de la rivière
L’hydraulique de la rivière est une composante abiotique essentielle des écosystèmes fluviaux. Les débits et la gamme de courants associés déterminent le transport des sédi-ments et des élésédi-ments chimiques, ce qui permet la mise en place de divers habitats dans la rivière.
La modification du régime hydrologique, lié à la présence ou la suppression de barrages, va induire des modifications des écoulements qui impacteront les flux d’eau, de sédiments et d’éléments chimiques, ainsi que les espèces vivantes. L’importance des modifications des écoulements, liées à la présence et à la gestion d’un barrage, sera donc une composante majeure de l’impact de l’ouvrage sur l’écosystème alluvial.
1.2.1
Modification des écoulements de la rivière
La présence d’une retenue a tendance à réduire la fréquence et la magnitude des forts débits (Kondolf, 1997). Lors des années sèches, (Assani et al., 2007) montrent une diminution des débits moyens annuels liés au mode de gestion du réservoir. Suivant le mode de gestion de l’ouvrage hydraulique, les débits de la rivière seront plus ou moins affectés.
Pour les grands barrages, Jonsson and Wörman (2005) montrent une très forte di-minution des variations saisonnières du débit sur la rivière Lule (à la station Vietas) où sont présents 15 grands barrages hydroélectriques (figure 1.3). Il n’y a plus de période de hautes eaux et de basses eaux, pourtant nécessaires à de nombreuses espèces de l’écosys-tème alluvial.
Dans le cas de seuils, l’impact sur les débits est moins important mais la relation entre le débit et la hauteur d’eau, et donc la vitesse, est modifiée dans la zone de retenue en amont de l’ouvrage. Le temps de séjour de l’eau augmente avec des écoulements beaucoup plus lents.
al., 2011). Il y a donc une homogénéisation des faciès écologiques.
Au contraire, dans le cas de barrages réservoirs ayant pour but d’écréter les crues, il peut y avoir des variations importantes du niveau d’eau dans le réservoir, sans qu’il y ait forcément de saisonnalité, ce qui peut être dommageable pour le fonctionnement des écosystèmes. Cependant, les gestionnaires essaient de plus en plus de respecter les cycles biologiques et limitent les mouvements d’eau sur certaines périodes (vases exondées pour les migrations...). 0 500 1000 1500 2000 0 100 200 300 400 Time (day) Flow (m 3 /s)
Unregulated flow Vietas Regulated flow Vietas
Figure 1.3 – Évolution du débit de la rivière observé (régulé par les barrages) ou modélisé (sans barrage) à la station Vietas de la rivière Lule (Jonsson and Wörman, 2005)
Le graphique va du 20 juin 2000 au 31 mai 2001
1.2.2
Modifications des échanges avec la nappe alluviale
En plus de réguler le débit, les barrages s’accompagnent souvent de modifications du lit de la rivière telles qu’une étanchéification du lit en amont de l’ouvrage (berges betonnées, colmatage...) qui peuvent s’accompagner de reprise du lit sur l’aval (linéarisation du cours d’eau, renforcement des berges...). Dans le cas de seuils anciens, il se peut que les usiniers ou les minotiers aient étanché les berges pour limiter les pertes d’eau (Degoutte, 2012). La rivière autour de l’ouvrage devient un système complétement "ingénérisé", ce qui perturbe les flux d’eau latéraux entre la rivière et sa nappe alluviale, et qui impacte fortement les zones hyporéhiques.
Un barrage, en créant un obstacle à l’écoulement de l’eau de la rivière, peut créer des échanges à travers la zone hyporhéique en augmentant le gradient hydraulique (Hester and Gooseff, 2010) seulement si la perméabilité des sédiments le permet (Datry et al., 2008), ce qui est rarement le cas (étanchéité du fond, colmatage...). Cependant, au total, entre l’alimentation de la nappe en amont du seuil et le drainage en aval, le bilan global est peu affecté (Degoutte, 2012).
1.2.3
Effets sur les zones humides riveraines
Seine, qui ont vocation à écrêter les crues, font fortement varier les niveaux d’eau dans la retenue. De petites retenues secondaires ont ainsi été créés en tête de retenue, avec un niveau d’eau stabilisé, pour permettre un enrichissement écologique. Le battage dépend de la gestion du barrage ; ainsi, si les seuils peuvent être favorables au développement de zones humides, les grands barrages ne le sont pas forcément.
Après un effacement, la baisse du niveau d’eau est susceptible de provoquer une vi-dange des zones humides riveraines souvent localisées dans le lit majeur de la rivière (AESN, 2007). Suite au démantèlement du Lowell Mill Dam (Caroline du Nord) haut de 4 m, Riggsbee et al. (2012) montrent un dénoyage d’une zone humide dont le niveau était partiellement maintenu par le barrage. Le volume libéré dans le lit de la rivière par la baisse du niveau d’eau permet de retarder la montée du niveau d’eau lors de crues et les terrains avoisinants pourront connaitre une réduction de leurs fréquences de submersion (AESN, 2007).
Cependant, ces phénomènes dépendront fortement de l’environnement de la rivière ainsi que de ses connexions avec la nappe d’eau souterraine.
1.3
Impact des barrages sur l’hydromorphologie
Le profil longitudinal de la rivière reflète la balance entre les capacités de transport d’un côté, le volume et la taille des matériaux de fond de lit d’autre part (Bravard and Petit, 2010). Un barrage, ou son enlèvement, modifie les écoulements en amont et en aval de l’ouvrage. Le transport de sédiment en sera potentiellement affecté, modifiant les zones d’érosion ou de dépôt dans la rivière. La morphologie de la rivière sera donc modifiée, avec une réduction de sa mobilité en présence de barrage (qui forme un point dur). L’ef-facement de barrages devrait permettre une reprise des dynamiques du lit, mais il ne doit pas être trop brutal pour limiter les perturbations de l’écosystème alluvial.
1.3.1
La présence d’un barrage
La présence d’un barrage a un effet de "sur-dimensionnement" du lit mineur avec majoritairement une augmentation de la largeur et/ou de la profondeur de la rivière à l’amont de l’ouvrage. Ceci modifie les écoulements et le transport sédimentaire, dont la morphologie de la rivière en sera l’indicateur direct.
Des phénomènes de dépôt et d’érosion
